ESTIMATIVA DE CARGAS DE FÓSFORO PROVENIENTES DA EROSÃO QUE ATINGEM AS ÁGUAS SUPERFICIAIS DA BACIA DO ALTO IGUAÇU/PR Acosta, E.A.1*; Kishi, R.T.2;Palma-Acosta, M.J3; Fuchs, S.4; Hilgert, S5. Resumo – Com o propósito de quantificar as emissões de fósforo geradas pela erosão hídrica na bacia do Alto Iguaçu, foi utilizada a metodologia definida pelo modelo MoRE (Modelling Regionalized Emissions). Existe a necessidade de se estimar as cargas poluentes que atingem os corpos de água, para que medidas estratégicas possam ser traçadas e priorizadas. Alcançando assim, condições aceitáveis e evitando a consequente eutrofização dos corpos de água. A área de estudo tem uma superfície de 296.404 ha, sobre a qual foram identificados diversos tipos de usos do solo. Mediante o presente estudo foi apontado que, 42% dessa área apresentam emissões menores que 0,06 kg/(ha·a); 38% se encontram entre a faixa de 0,06 a 0,5 kg/(ha·a) e somente 2% mostram emissões maiores que 0,5 kg/(ha·a). Os 18% restantes correspondem às áreas urbanas e corpos de água. Os resultados obtidos através da aplicação do modelo estudado apresentam mesma ordem de grandeza dos citados na literatura para outras regiões. O presente estudo faz parte de um projeto maior que trabalha com metodologias para monitorar e definir limites de emissões, tanto para cargas pontuais como difusas em planos de gestão de bacias. Palavras-Chave – Cargas poluentes, fósforo, MoRE.
PHOSPHORUS LOADS ESTIMATION BY THE EROSION THAT REACHES THE SURFACE WATERS IN UPPER IGUAÇU BASIN Abstract – In order to quantify the emissions of phosphorus generated by water erosion in the basin of the Upper Iguaçu, we used the methodology defined by the model More (regionalized Emissions Modelling). There is a need to estimate the pollutant loads that reach water bodies, so that strategic measures can be planned and implemented. Thus, achieving acceptable conditions and preventing subsequent eutrophication of water bodies. The study area has a surface of 296,404 ha, where were identified several types of land uses. It was noted that 42% of the area shows emissions lower than 0.06 kg / (h·a), 38% are between 0.06 and 0.5 kg / (h·a) and only 2% show emissions greater than 0.5 kg / (h·a). The remaining 18% correspond to urban areas and water bodies. The results obtained by applying the model studied show the same order of magnitude found in literature for other regions. This study is part of a larger project that works with methodologies to monitor and set emission limits for both point and non point loads in river basin management plans. Keywords –Pollutant loads, phosphorus, MoRE. 1. INTRODUÇÃO Identificar as pressões antrópicas significativas sobre os corpos de água é uma das tarefas imprescindíveis para a gestão de bacias hidrográficas. A partir da identificação das ameaças 1
* Universidade Federal de Paraná (UFPR),
[email protected]. Universidade Federal de Paraná (UFPR),
[email protected] 3 Universidade Federal de Paraná (UFPR),
[email protected] 4 Karlsruher Institut für Technologie (KIT),
[email protected] 5 Karlsruher Institut für Technologie (KIT),
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presentes na bacia hidrográfica podem ser traçadas medidas estratégicas para alcançar e manter uma condição sustentável da água, com enfoque no combate diretamente às causas do impacto negativo. A entrada significativa de nutrientes e consequente eutrofização dos corpos de água é uma preocupação crescente. O aumento populacional, o deficiente tratamento do efluente doméstico e a intensificação das atividades agropecuárias conduzem a um aumento no risco de proliferação de algas. Isto pode resultar desde uma mudança na paisagem e obstrução nos filtros de estações de tratamento de água até a produção de toxinas por determinadas espécies de algas que comprometem a saúde pública. O monitoramento e controle de fósforo são de fundamental importância na tarefa de proteger os recursos hídricos, por ser geralmente um nutriente limitante em águas continentais. Com enfoque neste nutriente, nota-se que uma grande contribuição aos corpos de água superficial pode ser por descargas pontuais advindas principalmente de estações de tratamento de efluente doméstico. No entanto, estas cargas podem ser reduzidas com medidas de controle e tecnologia existente, como evidenciado em vários exemplos de trabalhos. Dados da Alemanha (UBA, 2007) demonstram que houve redução significativa nas quantidades de suas emissões pontuais de 1985 para 1995 (Figura 1). Já o quadro se mantém relativamente constante para as fontes difusas, onde é observada a erosão como principal fonte de emissão.
Figura 1 – Cargas pontuais e difusas de fósforo em águas superficiais na Alemanha (Fonte: Federal Environmental Agency (2003), citado em UBA (2007).
O principal mecanismo da poluição difusa de fósforo nas águas superficiais é na forma orgânica, adsorvida nas partículas de sólidos, que atingem os corpos de água através da erosão (Drolc et al., 2007). A importância dos sedimentos produzidos pela erosão das áreas agrícolas na poluição hídrica tem tido um aumento porcentual com relação às outras fontes de poluição (Kovacs e Honti, 2008). O uso inadequado do solo e o desmatamento irracional mostram que em determinados locais esse tipo de fonte de emissão pode chegar a ser mais significativo que qualquer outro. Na bacia do rio Krka, na Eslovênia, a erosão é responsável por cerca de 55% de um total de 73,3 t P/a que atingem o rio (Drolc et al., 2007). Na Hungria, um estudo realizado para o período entre 1998 e 2000, reporta que as emissões de fósforo chegam a ser 73,5% do total comparado com 5,8% proveniente do escoamento superficial e 20,7% da água subterrânea (Kovacs e Honti, 2008). O monitoramento e o controle de fontes difusas resultam ser mais complexos que das fontes pontuais. A dificuldade em identificar e quantificar as fontes difusas leva a limitações das ações de gestores na implementação de limites de emissão. Dada a importância, estudos são requeridos para definir metodologias quantitativas, com acurácia adequada e expeditas para auxiliar no alcance das metas de qualidade de água estabelecidas nos planos e programas de gestão.
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Holsten et al. (2012) mencionam que modelos de estimativas de cargas são usados para o desenvolvimento de projetos na redução das descargas de nutrientes. Estes autores citam como exemplo um estudo realizado na região do mar Báltico (Europa), no qual os resultados do modelo forneceram as bases para a implementação das medidas adequadas de redução local de cargas de fósforo. Nessa mesma linha, Malve et al. (2012) estimaram cargas médias de fósforo com o método de coeficiente de exportação calibrado com a finalidade de mapear os padrões atuais e futuros da quantidade e qualidade dos recursos hídricos europeus. Assim, este estudo enfoca a emissão por meio da erosão, que é a principal fonte difusa de fósforo, dentro de um projeto maior, que estuda metodologias de estimativas de cargas atingindo os corpos de água para fins de gestão de bacias. 2. MATERIAIS E MÉTODOS Com o propósito de estimar as emissões de fósforo geradas pela erosão hídrica na bacia do Alto Iguaçu, foi utilizada a metodologia definida pelo modelo MoRe (Modelling Regionalized Emissions), descrita por Fuchs et al.(2011) e Venohr et al.(2009). As emissões que atingem os corpos de água por este caminho são definidas pelo conteúdo do nutriente na camada superficial do solo (ERTScont), a carga de sedimentos (ERSEDin) e a taxa de transferência ( ) (Fuchs et al., 2011). A Figura 2 mostra o fluxograma de processos e os dados de entrada envolvidos na metodologia. Mapa de erosão DEM
Uso de Solo
Declividade Taxa de aporte
Áreas de sub-bacias
Taxa de transferência (ERENR)
Precipitação
Entradas Solo
Entradas geradas Cálculos intermédios
Erosão corrigida
Saídas Entradas por sedimentação (ERSEDin)
Conteúdo de P (ERTScont)
Emissões via erosão (ERTP)
Figura 2 – Fluxograma geral da metodologia de estimativa de emissões via erosão.
Os dados envolvidos nas estimativas estão descritos de forma detalhada no Quadro 1, com sua respectiva fonte. O estudo foi realizado em ambiente ArcGIS e com uma base de dados no Excel. Quadro 1– Dados de entrada Dado Mapa de uso e cobertura do solo
Descrição A legenda do mapeamento foi definida pela interpretação das fotografias aéreas digitais ortorretificadas (ortofotos) de junho de 2000 e da escala 1: 20.000 utilizada para a interpretação. Base cartográfica extraída de cartas topográficas na escala 1: 20.000 Mapa de solo publicadas pelo DSG e IBGE. Modelo digital A altimetria da bacia do Alto Iguaçu foi gerada a partir da restituição do terreno aerofotogramétrica nas áreas rurais (1:10.000) e a partir de dados de projetos (MDT) existentes (PARANACIDADE e IPPUC) nas áreas urbanas (1:2.000). Mapa de precipitação anual. Atlas de Recursos Hídricos do Estado do Precipitação Paraná- SUDERSHA. 1998. Dados anuais de http://hidroweb.ana.gov.br/. Os conteúdos médios dos nutrientes na camada superior de solo foram Conteúdo de obtidos dos perfis de Levantamento de Reconhecimento dos Solos do estado fósforo de Paraná (Tomo I e II). (EMBRAPA; IAPAR, 1984) * Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária, ** Instituto Paranaense de Assistência Técnica e Extensão Rural XX Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos
Fonte Instituto das Águas do Paraná EMBRAPA* IAPAR** Instituto das Águas do Paraná. Instituto das Águas do Paraná. EMBRAPA* IAPAR**
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a. Mapa de perdas de solo Para a determinação das perdas de solo específicas devido à erosão hídrica (t/ha·a), foi utilizada a equação universal de perda de solos (USLE), equação (1). A USLE é destinada para o cálculo da perda de solo proveniente da erosão laminar e por sulcos, não prevendo deposição, nem computando produção de sedimento por ravina e erosão das margens e fundo do canal. (1)
A perda de solo por unidade de área e tempo [t/(ha·ano)] foi definida com a sigla .O fator ( ), que representa a erosividade da chuva, ou seja, o poder erosivo da precipitação média anual da região [MJ·mm/(ha·h·ano)], adotado neste estudo foi aquele atualizado por Waltrick, (2010), o qual utilizou dados pluviométricos do período de 1986 a 2008. Com relação ao fator de erodibilidade do solo ( ), ou seja, a capacidade do solo de sofrer erosão por uma determinada chuva [t·h/(MJ·mm)], e o fator que expressa uso e manejo do solo e cultura ( ), foram utilizados os valores de Santos et al. (1998). O fator , que expressa a função do comprimento da rampa e a declividade média, foi estimado seguindo a metodologia proposta por Bulut et al. (2012). Finalmente, o fator ( ), que expressa prática conservacionista, foi definido como uma relação entre as práticas de cultura utilizadas e a declividade de cada área (Novotny, 2003). A equação universal de perda de solo gera uma quantidade específica de erosão por hectare, da qual foram estimadas as perdas absolutas para cada uso de solo. Para o cálculo das equações (2) e (3), o mapa de uso e cobertura do solo do Alto Iguaçu foi reclassificado em três categorias, ou seja, foram considerados como usos agrícolas aqueles denominados no mapa original como culturas e solos expostos; cobertura vegetal natural como sendo a vegetação arbórea tanto natural como plantada; e pastagem como sendo as áreas de campos e pastos definidas nos mapas. Para obter a perda de solo absoluta por condições de uso agropecuário foi utilizada a equação (2), onde foram incorporadas e corrigidas as perdas absolutas nas áreas de pastagem, assim como as perdas de solo específicas das áreas agrícolas. (2) Onde: – perda de solo potencial específica nas áreas de cultivo [t/(haano)]; cobertura vegetal calculado para USLE; – área de uso de pastagem [ha]; solos específica para pastagem [t/(haano)].
– fator de – perda de
Nos solos com cobertura natural, o valor da erosão absoluta corrigida é calculado com a equação (3). (3) Onde: – perda de solo em áreas com cobertura natural [t/(haano)]; – perda média de solo em áreas com cobertura natural [t/(haano)]; – áreas com cobertura natural [ha]. O fator , utilizado para a correção das equações (2) e (3), realiza o ajuste das cargas de sedimento a longo prazo em relação às variações sazonais, utilizando como índice a precipitação. Este índice é calculado como uma relação entre a precipitação observada no ano de estudo ( ) e a precipitação média histórica ( ). XX Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos
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b. Aporte de sedimentos até as águas superficiais Uma vez determinada a perda total de solo por erosão, corrigida para os distintos tipos de uso de solo encontrados na bacia, é importante mencionar que somente uma fração de sedimentos erodidos da bacia alcança o corpo de água. A relação entre esta fração e toda a perda por erosão definem o termo conhecido como taxa de aporte de sedimentos ( ). Esta relação depende das condições particulares de cada unidade de resposta hidrológica, das condições geomorfológicas e dos fatores ambientais. Entre os que podemos mencionar estão a natureza, a extensão e a localização das fontes de sedimentos; a declividade; os padrões de drenagem; condições de canal; uso e textura do solo, entre outros (Walling, 1983). Neste estudo, foi considerado que toda perda de solo nas áreas com cobertura vegetal natural atingiriam as águas superficiais, logo = 1. Quanto às perdas provenientes de áreas agrícolas, foi considerado que áreas com declividades menores que 0,25% não contribuem para o curso da água ( = 0). Sobre o terreno com declividades maiores, adotou-se a metodologia empregada em MoRE que utiliza a expressão empírica mostrada pela equação (4) para a determinação da taxa de aporte de sedimento. (4) Onde: –taxa de aporte de sedimento [%]; – declividade média (1000m) da Unidade de Análise [%]; – porcentagem do solo agrícola dentro da Unidade de Análise [%]; – constantes do modelo representando outras características da bacia, sendo CE1=0,006684; CE2=0,3; CE3=1,5; CE4= -0,25.
A quantidade de solo que atinge as águas superficiais é calculada pela equação 5. (5) Onde: – Emissões por sedimentação [t/a]; por precipitação [t/a]; – taxa de aporte de sedimento;
– Correção de perdida de solo – Perdida de solo natural [t/a].
c. Taxa de transferência A taxa de transferência ( ) é introduzida no cálculo para considerar o processo de acumulação de substâncias às partículas de sedimento erodidas, sendo dependente principalmente do tamanho e tipo de solo. As partículas mais finas são enriquecidas quimicamente, devido sua maior superfície de adsorção, assim a concentração de produtos químicos associados ao sedimento aumenta à medida que a parte empobrecida (partículas mais grossas) vai se depositando e se perdendo ao longo do transporte (Ongley, 1996). Para este modelo, a taxa de transferência é definida por médio de uma relação entre as emissões de sedimentos ( ) e a área de cada unidade de análise ( ). Caso a relação seja menor que “1”, se considera que a taxa atinge um valor constante, equação (6). Se a relação é maior que “1”, esta taxa é calculada segundo a equação (7), como uma função exponencial decrescente. (Fuchs et al., 2010) (6)
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Onde: – taxa de transferência; – emissão de sedimentos [t/ano]; unidade de analise [km2]; CE7=18 – fator de enriquecimento para fósforo; CE9= -0,47
– área da
d. Emissões de fósforo via erosão Finalmente, o cálculo das emissões de fósforo total via erosão, são definidas mediante a equação (8). Neste modelo, as emissões de fósforo englobam a parcela das perdas de solo que ocorrem por erosão e que conseguem atingir a água superficial. (8) Onde: – Emissões totais de fósforo via erosão. [t/ano]; – Conteúdo de fósforo no solo na camada superficial [mg/kg]; – Entradas por sedimentos [t/ano]; – Perda de solo de áreas com cobertura vegetal [t/ano]; – Taxa de transferência; – Conteúdo de fósforo nas áreas de floresta. 3. RESULTADOS O resultado da estimativa da emissão de fósforo por erosão na Bacia do Alto Iguaçu, seguindo a metodologia descrita, está apresentado na Tabela 1. Nesta primeira avaliação das emissões de fósforo, foram consideradas fontes potenciais de fósforo via erosão, um total de 82%, onde 21,3% são relacionados ao uso agrícola, 26,1% às áreas de campo/pastagem, 0,2% às áreas de solo exposto e 34,4% as áreas de cobertura vegetal. As áreas urbanas não foram consideradas neste estudo, pois estas serão computadas dentro do módulo de emissões oriundas do sistema de águas pluviais da cidade, que é outra parte do projeto em que esta pesquisa está inserida. Uma primeira avaliação destes resultados aponta que o total de carga de fósforo, que atinge os corpos de água, gira em torno de 29 t/ano para uma área de 2965 km², sendo que as áreas agrícolas contribuem com 64% dessa emissão. Tabela 1 – Estimativa da emissão via erosão na Bacia do Alto Iguaçu (área=2965 km²) Emissão Uso de solo % Uso kg/ano % Campo e pastagem 26,1 10008 34,4 Áreas agrícolas 21,3 18588 64,0 Solo exposto 0,2 114 0,4 Vegetação arbórea 34,4 345 1,2 0 Outros usos 18,0 0 100 Total 100 29054
Na Figura 3, podem ser observados os resultados apresentados espacialmente por faixas de emissões. Este modelo de estimativa aponta emissão média na bacia do Alto Iguaçu, apresentando somente 2% da área com emissões acima de 0,5 kg/(ha.ano). Segundo Holsten et al. (2012), na região do mar Báltico (Europa) foram encontrados valores maiores, na ordem de 0,5 a 1 kg/(ha.ano). Malve et al. (2012) mencionam que em parte da Europa podem ser encontradas cargas médias de fósforo de 0,4 kg/(ha·ano), mas Malve et al. (2012) apud Johnes (1996) encontrou uma faixa entre 0,02 e 6,9 kg/(ha·ano). Como pode ser observado na mesma figura, áreas com maior potencial de emissão se encontram nos afluentes da margem direita da bacia do Alto Iguaçu, mas os resultados já apontam áreas relativamente críticas em cabeceiras dos afluentes da margem esquerda. Este tipo de XX Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos
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ferramenta pode direcionar medidas de proteção ao se identificar áreas que estão mais vulneráveis, ou com potencial de mudança de uso que produzem mais carga poluente.
Figura 3 – Mapa do potencial de emissão de fósforo via erosão na bacia do Alto Iguaçu/PR.
As estimativas realizadas com este tipo de modelo projetam uma estratégia de identificar as áreas que aportam maior quantidade de emissões de fósforo. Portanto, estimar este tipo de cargas difusas permite avaliar as mudanças na conservação de solos ou nas medidas de prevenção na produção de sedimentos através de cenários, e avaliar aquele que culminaria em melhoras mais significativas à bacia. A importância dos sedimentos produzidos pela erosão das áreas agrícolas na poluição hídrica apresenta um aumento porcentual com relação às outras fontes de poluição. (Kovacs e Honti, 2008), mencionam que 73% do total das emissões de fósforo na Hungria são produzidas pela erosão. Desta porcentagem, 61% é relacionado às áreas rurais e os 12% restantes às áreas urbanas. Portanto, estimar este tipo de cargas difusas permite avaliar as mudanças na conservação de solos ou nas medidas de prevenção na produção de sedimentos. As áreas urbanas não foram consideradas neste estudo, pois estas serão tratadas dentro do sistema de águas pluviais da cidade. Os passos seguintes desta pesquisa são a comparação dos resultados com dados observados e criação de aplicativo para otimizar criação de cenários e resultados direcionados para gestão de bacias. 4. CONCLUSÕES. Através do modelo utilizado neste trabalho foi possível determinar espacialmente as áreas de maior vulnerabilidade, e que por conseguinte necessitam medidas de proteção e monitoramento. Foram apontadas também algumas áreas de drenagem dos reservatórios de abastecimento de água, como sendo áreas prioritárias para prevenção contra assoreamento e eutrofização.
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As estimativas realizadas com este tipo de modelo podem ser utilizadas para a elaboração de medidas dentro da bacia, assim reduzindo as emissões de fósforo oriundas dos diferentes tipos de usos do solo. Este tipo de instrumento avaliativo é importante para definir estratégias locais de redução das cargas difusas de fósforo que atingem as águas superficiais e lagos. Com a possibilidade de trabalhar com cenários, pode-se avaliar alternativas que produziria melhoria mais significativa na bacia em estudo. REFERÊNCIAS BULUT, G.; CAL, M .; RICHARDSON, C.; GALLEGOS, J. (2012) . A GIS-based Soil Erosion Risk Map for New Mexico Bulut. World Environmental and Water Resources Congress. Anais. p.3754–3763, 2012. DROLC, A.; KONCAN, J.; TISLER, T. (2007) Evaluation of Point and Diffuse Sources of Nutrients in a River Basin on Base of Monitoring Data. Environ Monit Assess, v. 129, p. 461 – 470. EMBRAPA; IAPAR. (1984). Levantamento de Reconhecimento dos Solos do estado de Paraná (Tomo I e II). Londrina- Brasil. FUCHS, S.; SCHERER, U.; WANDER, R. et al. (2010). Calculation of Emissions into Rivers in Germany using the MONERIS Model: Nutrients, heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons. Dessau-Roßlau Germany: Federal Environment Agency (Umweltbundesamt). FUCHS, S.; WANDER, R.; WEBER, T. et al. (2011). Methodical Optimization of Model Approaches on Pollutant Balancing in River Basin Districts to Promote the Implementation Strategy for the Water Framework Directive. October 2009, p. 137. HOLSTEN, B.; OCHSNER, S.; TREPEL, M. 2012. Guidelines for the reduction of nutrient discharges from drained agricultural land. 107 p. KOVACS, A.; HONTI, M. (2008). Estimation of diffuse phosphorus emissions at small catchment scale by GIS-based pollution potential analysis. Desalination, v. 226, n. 1-3, p. 72–80. Disponível em: . Acesso em: 31/1/2013. MALVE, O.; TATTARI, S.; RIIHIMÄKI, J. et al. (2012) Estimation of diffuse pollution loads in Europe for continental scale modelling of loads and in-stream river water quality. Hydrological Processes, v. 26, n. 16, p. 2385–2394. Disponível em: . Acesso em: 31/1/2013. NOVOTNY, V. Water Quality. Diffuse Pollution and Watershed Management. 2da ed. Haboken, New Jersey, 2003. ONGLEY, E. Control of water pollution from agriculture.1996. Burlington, Canada: FAO. 111 p. SANTOS, I.; KRÜGER, C. M.; LEVIS, M. (1998). Estudos hidrometeorológicos para os estudos de inventário da bacia hidrográfica do rio Ivaí. CURITIBA: CEHPAR/UFPR/COPEL. UBA - UMWELT BUNDESAMT. (2007).Environmental Data for Germany - Environmental Indicators. Dessau-Roßlau.. VENOHR, M.; HIRT, U.; OPITZ, D. et al. (2009). The Model System - MONERIS. Berlin, Germany: Leibniz-Institute of Freshwater Ecology and Inland Fisheries. WALLING, D. E. (1983).The Sediment delivery problem. Journal of Hydrology, v. 65, p. 209–237. WALTRICK, P. C. (2010). Erosividade de chuvas no Paraná: Atualização, influência do “El niño” e “La niña” e estimativa para cenários climáticos futuros. Universidade Federal de Paraná.
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